AVALIAÇÃO HIDRODINÂMICA DE UM REATOR ANAERÓBIO...

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UNIVERSIDADE TECNOLÓGICA FEDERAL DO PARANÁ

CÂMPUS CAMPO MOURÃO

COORDENAÇÃO DE ENGENHARIA AMBIENTAL

CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL

ELLEN CAROLINE BAETTKER

AVALIAÇÃO HIDRODINÂMICA DE UM REATOR ANAERÓBIO DE

LEITO FIXO TRATANDO ESGOTOS SANITÁRIOS

TRABALHO DE CONCLUSÃO DO CURSO

CAMPO MOURÃO

2012

1


AVALIAÇÃO HIDRODINÂMICA DE UM REATOR ANAERÓBIO DE

LEITO FIXO TRATANDO ESGOTOS SANITÁRIOS

Trabalho apresentado à disciplina de Trabalho de Conclusão de

Curso II do Curso Superior de Engenharia Ambiental da

Coordenação de Ambiental – COEAM – da Universidade

Tecnológica Federal do Paraná – Câmpus Campo Mourão,

como requisito parcial para obtenção do título de Bacharel de

Engenharia Ambiental.

Orientadora: Dr. Karina Querne de Carvalho

CAMPO MOURÃO

2012

2

TERMO DE APROVAÇÃO

AVALIAÇÃO HIDRODINÂMICA DE UM REATOR ANAERÓBIO

DE LEITO FIXO TRATANDO ESGOTOS SANITÁRIOS

por


Este Trabalho de Conclusão de Curso (TCC) foi apresentado em 10 dezembro de 2012 como

requisito parcial para a obtenção do título de Bacharel em Engenharia Ambiental. O

candidato foi arguido pela Banca Examinadora composta pelos professores abaixo assinados.

Após deliberação, a Banca Examinadora considerou o trabalho APROVADO

__________________________________

Karina Querne de Carvalho

Profa. Dra. Orientadora

___________________________________

Fernando Hermes Passig

Membro titular

___________________________________

Thiago Morais de Castro

Membro titular

Ministério da Educação

Universidade Tecnológica Federal do Paraná

Câmpus Campo Mourão

Nome da Diretoria

Nome da Coordenação

Nome do Curso

3

DEDICATÓRIA

Dedico este trabalho as pessoas que lutaram

diariamente ao meu lado, transmitindo fé, amor,

alegria, determinação, paciência, e coragem,

tornando os meus dias mais felizes e bonitos. Aos

meus pais, Sirlei e Auri, aos meus irmãos,

Ellene e Emilio e ao meu namorado, Alex. Sem vocês eu

não seria nada!

4

AGRADECIMENTOS

A Deus, que está acima de todas as coisas deste mundo. Concebendo sempre os

nossos desejos e vontades, mesmo quando de forma oculta.

Aos meus pais, Sirlei e Auri, pela confiança, amor, cuidado e sabedoria. Aos meus

irmãos Ellene e Emilio, que mesmo longe sempre me deram apoio e entusiasmo para seguir

em frente.

As meus avós, avôs, tios e tias, primos e primas, pois minha família é meu maior

tesouro e quando estou com eles não preciso de mais nada. A Elaine Bortolotto que é parte da

minha família e que sempre me apoiou e Ligiane Inhoato, que foi minha família em Campo

Mourão, obrigada por todos os momentos felizes ao seu lado.

Ao meu amigo e namorado, Alex Rosch Faria, por toda caminhada que fizemos

juntos até o dia de hoje, e as pelas próximas que virão. Pela paciência e pela compreensão, por

me aturar, me ajudar e me fazer feliz mesmo tão distante, pois mesmo assim, seu carinho e

amor sempre estiveram muito perto.

A minha orientadora, professora Karina Querne de Carvalho Passig, que no primeiro

ano de faculdade me disse palavra de incentivo o que me fez não desistir. A ela meus

agradecimentos pela amizade, orientação, incentivo, dedicação, compreensão e

principalmente por ser um exemplo de profissional honesta e competente. Obrigada pela

confiança depositada todos esses anos, pela paciência e todo carinho que nunca faltou nos

momentos de dificuldade.

Ao Professor Dr. Fernando Hermes Passig pelo apoio na iniciação cientifica e a

Professora Dra. Cristiane Kreutz por toda ajuda durante a realização deste trabalho. E a todos

os professores da Coordenação de Engenharia Ambiental pelos ensinamentos.

A turma maravilhosa do laboratório de Saneamento Aldria Diana Belini, José

Eduardo Martins, Aline Hattori e Regiane Cristina Ferreira por toda a ajuda prestada e em

especial a Andreia do Santos Goffi que realizou o trabalho junto comigo dividindo o mesmo

experimento, mas também foi o ombro amigo nas dificuldades, nas horas de apuros e em

vários momentos de risos e descontração.

A todos os meus amigos e colegas de sala, que com certeza plantaram um pedaço de

si em meu coração. Mas, especialmente o meu grupo de trabalho Daiane Cristina Freitas,

Suellen Sachet, Amanda Solarewicz e Raphael Augusto Gatti. Pessoas antes desconhecidas e

tão diferentes de mim, que me fizeram ver a vida com outros olhos, obrigada pela amizade!

5

Aos técnicos do laboratório Kássia Ayumi Segawa do Amaral, Luana Caroline

Figueiredo e Marcelo Nunes de Jesús pela ajuda prestada para realização deste trabalho.

Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq) pela

concessão da bolsa de iniciação científica e recursos financeiros para o projeto intitulado

Avaliação da eficiência de remoção de nitrogênio e fósforo de esgoto sanitário utilizando

reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo (2008-2011) Edital 14/2008 - Universal.

A Universidade Tecnológica Federal do Paraná – câmpus Campo Mourão, pelo

espaço cedido para realização deste trabalho e por todo ensinamento.

6

“Eu pedi Força e Deus me deu dificuldades para

me fazer forte.

Eu pedi Sabedoria e Deus me deu Problemas para

resolver.

Eu pedi Prosperidade e Deus me deu Cérebro e

Músculos para trabalhar.

Eu pedi Coragem e Deus me deu Perigo para

superar.

Eu pedi Amor e Deus me deu pessoas com

Problemas para ajudar.

Eu não recebi nada do que pedi, mas eu recebi

tudo de que precisava.”

(Autor Desconhecido)

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RESUMO

BAETTKER, E. C. Avaliação hidrodinâmica de um reator anaeróbio de leito fixo

tratando esgotos sanitários. 2012. 63 f. Trabalho de Conclusão de Curso (Bacharelado em

Engenharia Ambiental) – Universidade Tecnológica Federal do Paraná. Campo Mourão,

2012.

O objetivo deste trabalho de conclusão de curso foi avaliar o desempenho de um reator

anaeróbio de leito fixo com espumas de poliuretano e argila expandida como meio suporte no

tratamento de esgotos sanitários. Para isso, um reator em escala de bancada (6,2 L) foi

operado com vazão afluente de 0,6 L.h-1

e TDH de 8 h e mantido a temperatura ambiente. O

comportamento do reator foi avaliado por determinação dos parâmetros físico-químicos

temperatura, pH, alcalinidade total, parcial e à bicarbonato, ácidos voláteis, DQO (bruta e

filtrada), sólidos totais (fixos e voláteis) e sólidos suspensos (fixos e voláteis). Além disso,

foram realizados testes de estímulo-resposta tipo pulso com eosina Y, azul de bromofenol e

verde de bromocresol para avaliar o regime hidrodinâmico do reator e verificação de

anomalias no comportamento hidrodinâmico. Os resultados indicaram que os esgotos

sanitários podem ser classificados como “forte” em termos de DQO e sólidos totais de acordo

com Metcalf e Eddy (2003). Os exames microscópicos foram realizados durante o período de

inoculação para avaliar a microbiota presente no reator. Entre as bactérias, as morfologias

mais observadas foram cocos, vibrios, bacilos e filamentos. Os valores médios de

temperatura, pH, foram de 24,9 ± 6,9 afluente e de 24,0 ± 7,4 efluente. A concentrações de

alcalinidade a bicarbonato foram 131 e 188 afluente e efluente respectivamente. Ácidos

voláteis no efluente resultou em valores inferiores a 76 mgHac.L-1

.A eficiência média de

remoção de DQO bruta variou de 84% a 52% e DQO filtrada de 65% a 27%. As

concentrações médias de ST foram de 1395 mg.L-1

para o afluente e de 391 g.L-1

para o

efluente. As concentrações médias de SST foram de 587 mg.L-1

, para o afluente e de 216

mg.L-1

para o efluente. Nos ensaios hidrodinâmicos o fenômeno de cauda observado nas

curvas obtidas é resultante da difusão do traçador nas zonas mortas e de sua lenta liberação no

efluente. Para o cálculo de zonas mortas foi obtida valores negativos devido a presença de

caminhos preferenciais. A presença de curto-circuitos quase não foi verificada nos ensaios

hidrodinâmicos exceto no 3 de verde de bromocresol. No estudo da eficiência hidráulica foi

constatado que em quase todos os ensaios realizados resultaram em eficiência hidráulica

insatisfatória (λ≤0,5) para vazão constante, exceto nos ensaio 1 de azul de bromofenol e 2 de

verde de bromocresol.

Palavras-chave: Desempenho. Eficiência. Espuma de poliuretano. Traçadores.

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ABSTRACT

BAETTKER, E. C. Hydrodynamics evaluation of a fixed bed anaerobic reactor treating

sewage. 2012. 63 f. Completion of Course Work (Bachelor of Environmental Engineering) -

Federal Technological University of Paraná. Campo Mourão, 2012.

The objective of this Completion of Course Work was to evaluate the performance of an

anaerobic fixed channel reactor with polyurethane foams and expanded clay as a medium for

the treatment of sewage. For this, a bench scale reactor (6.2 L) was operated with influent

flow rate of 0.6 L.h-1

and HRT of 8 h and maintained at room temperature. The behavior of

the reactor was evaluated by determining the physico-chemical parameters temperature, pH,

total and partial alkalinity, bicarbonate, volatile acids, COD (raw and filtered), total solids

(fixed and volatile) and suspended solids (fixed and volatile). Further, tests were performed

stimulus-response type pulse with eosin Y, blue bromophenol and green bromocresol to

evaluate the hydrodynamic regime of the reactor and verification of anomalies in the

hydrodynamic behavior. The results indicated that the sewage can be classified as "strong" in

terms of COD and total solids according to Metcalf and Eddy (2003). The microscopic

examinations were performed during the inoculation to assess the microbiota present in the

reactor. Among the bacteria, the morphologies observed were more coconuts, vibrios, rods

and filaments. The average values of temperature, pH, were 24.9 ± 6.9 and 24.0 ±7.4 effluent.

The concentrations of bicarbonate alkalinity were 131 and 188 mgCaCO3.L-1

respectively

influent and effluent. Volatile acids in the effluent resulted in values below 76 mgHac.L-1

.

The medium efficiency of removal of COD gross ranged from 84% to 52% and filtered COD

of 65% to 27%. The average concentrations of ST were 1395 mg.L-1

for the affluent and of

391 mg.L-1

for the effluent. The average concentrations were TSS 587 mg.L-1

for the influent

and 216 mg.L-1 for the effluent. In tests of hydrodynamic phenomena trail observed in the

curves obtained results from the diffusion of the tracer in dead zones and its slow release in

the effluent. For the calculation of dead zones was obtained negative values due to the

presence of preferential paths. The presence of short circuits has barely been seen in

hydrodynamic tests except 3 of green bromocresol. In the study of hydraulic efficiency was

found that in almost all tests have resulted in poor hydraulic efficiency (λ≤0.5) for constant

flow, except in trial 1 blue bromophenol and 2 green bromocresol.

Keywords: Performance. Efficiency. Poliurethane Foam. Tracers.

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LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Desenho esquemático do aparato experimental. ................................................... 24

Figura 2 - Reator anaeróbio de leito fixo e escoamento ascendente. ...................................... 25

Figura 3 - Materiais utilizados como suporte para imobilização da biomassa: a) argila

expandida, b) espuma de poliuretano. ................................................................ 26

Figura 4 - Lodo anaeróbio granular utilizado como inóculo. ................................................. 26

Figura 5 - Tanque de equalização. ........................................................................................ 27

Figura 6 - Principais morfologias do inóculo do reator anaeróbio: a) espirilo, filamentos, b)

bacilos, c) espirilos, d) filamentos, g) bacilos, h) filamentos. .............................. 36

Figura 7 - Média dos seis perfis de amostragem temporal de 24 h para temperatura (a) e pH

(b). ................................................................................................................... 40

Figura 8 - Média dos seis perfis de amostragem temporal de 24 h para alcalinidade a

bicarbonato (a) e ácidos voláteis (b). .................................................................. 41

Figura 9. Média dos seis perfis temporal de 24 h para DQO bruta (a) e DQO filtrada (b)...... 43

Figura 10 - Média dos seis perfis de amostragem temporal de 24 h para SST (a), ST (b), SSV

(c) e STV (d). ..................................................................................................... 45

Figura 11 - Curvas de variação da concentração de eosina Y (a, b, c), bromofenol azul (d, e, f)

e de bromocresol verde (g, h, i) ao longo do tempo nas amostras do efluente nos

ensaios de estímulo-resposta. ............................................................................. 46

Figura 12 - Curvas de DTR obtidas experimentalmente com eosina Y (a, b, c) ao longo do

tempo nas amostras de efluente do reator para os ensaios de estímulo-resposta.

Legenda: ▲ N-CSTR em série, ■ grande dispersão, ● pequena dispersão, ◊

valores experimentais......................................................................................... 50

Figura 13 - Curvas de DTR obtidas experimentalmente com bromofenol azul (a, b, c) ao

longo do tempo nas amostras de efluente do reator para os ensaios de estímulo-

resposta. Legenda: ▲ N-CSTR em série, ■ grande dispersão, ● pequena

dispersão, ◊ valores experimentais. .................................................................... 51

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LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Aplicações de reatores RALF no tratamento de esgotos sanitários. ...................... 21

Tabela 2 - Parâmetros analisados, seus respectivos método de análise, metodologia e a

referencia utilizada. ............................................................................................ 28

Tabela 3 - Características das soluções de traçadores utilizadas nos ensaios de estímulo-

resposta. ............................................................................................................. 29

Tabela 4 - Definição das variáveis para a obtenção da curva de distribuição do tempo de

residência hidráulica (Eθ) em função do tempo adimensional(θ) ......................... 30

Tabela 5 - Modelos teóricos uniparâmetricos de dispersão, pequena intensidade (PD), grande

intensidade (GD) e tanques em séries (N-STR) .................................................. 30

Tabela 6 - Equações para determinação da presença de zonas mortas, curtos-circuitos e

eficiência hidráulica ........................................................................................... 32

Tabela 7 - Caracterização dos esgotos sanitários coletados no câmpus Campo Mourão da

UTFPR. ............................................................................................................. 33

Tabela 8 - Composição típica do esgoto sanitário ................................................................. 35

Tabela 9 -Resumo do resultados dos parâmetros físico-químicos dos perfis 1, 2 e 3 de 24

horas .................................................................................................................. 38

Tabela 10 - Resumo dos resultados dos parâmetros físico-químicos dos perfis 4, 5 e 6 de 24

horas .................................................................................................................. 39

Tabela 11 - Parâmetro obtidos com o ajuste dos dados experimentais para o RALF. ............ 48

Tabela 12 - Coeficiente de correlação obtidos com o ajuste dos dados experimentais aos

modelos teóricos ................................................................................................ 49

Tabela 13 - Valores obtidos no cálculo das anomalias do comportamento hidrodinâmico do

RALF ................................................................................................................ 54

11

LISTA DE SIGLAS, SÍMBOLOS E ABREVIATURAS

ASBBR - Anaerobic Sequencing Batch Biofilm Reactor;

Ci - Concentração de traçador, [M] . [L]-3

CaCO3 – Carbonato de Cálcio;

CH4 – Gás Metano;

CH3COO- - Acetato;

CO2 – Gás Carbônico;

D – Coeficiente de dispersão, [L]2 . [T]

-1]

D – Diâmetro para o fluxo no tubo;

D/µL – Número de dispersão do reator;

DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio; [M].[L]-3

DP- Desvio padrão;

DQO – Demanda Química de Oxigênio; [M].[L]-3

DTR – Distribuição de Tempo de Residência;

e – Volume efetivo do reator;

Eθ – Curva de distribuição do tempo de detenção hidráulica;

Ei – Curva de distribuição de idade de saída do traçador, [T]-1

EESC – Escola de Engenharia de São Carlos;

ETE – Estação de Tratamento de Esgoto;

FB – Filtro Biológico;

GD – Grande Dispersão;

H2 – Hidrogênio;

H2S – Ácido Sulfídrico;

LiCl – Cloreto de Lítio;

Máx- Valor máximo

Mín – Valor mínimo

NaF – Fluoreto de Sódio;

NaOH – Hidróxido de Sódio;

N – Número de Reatores em Séries;

N-CSTR – Tanques de mistura em Séries;

NH3 – Amônia;

PD – Pequena Dispersão;

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pH – Potencial Hidrogênionico;

Q – Vazão média afluente; [M3 ]. [T

-1]

RAC – Reator Anaeróbio Compartimentado;

RALF – Reator Anaerobio de Leito Fixo;

RAHLF – Reator Anaeróbio Horizontal de Leito Fixo;

Re – Número de Reynolds;

S - Área sob a curva concentração – tempo [M]. [T]. [L]-3

ST – Sólidos Totais; [M].[L]-3

STF – Sólidos Totais Fixos; [M].[L]-3

STV – Sólidos Totais Voláteis; [M].[L]-3

SST – Sólidos Suspensos Totais; [M].[L]-3

SSF – Sólidos Suspensos Fixos; [M].[L]-3

SSV – Sólidos Suspensos Voláteis; [M].[L]-3

t – Tempo;

TK – Pico de concentração do traçador;

TN – TDH real;

T – Temperatura (oC);

TDH – Tempo de Detenção Hidráulico;

TR – Tempo de médio de residência obtido da curva DTR, [T]

UASB - Upflow Anaerobic Sludge Blanket

UFOP – Universidade Federal de Ouro Preto;

USP – Universidade de São Paulo;

UTFPR – Universidade Tecnológica Federal do Paraná

v – Volume do reator [L3]

.

Vd – Volume do reator;

Vt – Volume do total do reator;

µ - Viscosidade dinâmica do fluido;

x – Média;

θ – Tempo adimensional;

Ɵm – Variância média;

λ – Comprimento de onda

σθ2 – Variância;

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SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ............................................................................................................... 14

2 OBJETIVOS ................................................................................................................... 17

2.1 OBJETIVO GERAL ...................................................................................................... 17

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ......................................................................................... 17

3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ....................................................................................... 18

3.1 PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA ................................................................. 18

3.2 REATOR ANAERÓBIO DE LEITO FIXO (RALF) ...................................................... 19

3.3 MATERIAIS USADOS COMO MEIO SUPORTE ........................................................ 20

3.4 APLICAÇÕES DE RALF .............................................................................................. 22

4 MATERIAIS E MÉTODOS ........................................................................................... 24

4.1 REATOR ANAERÓBIO DE LEITO FIXO ................................................................... 24

4.2 IMOBILIZAÇÃO DA BIOMASSA DO REATOR ........................................................ 25

4.3 INÓCULO ..................................................................................................................... 26

4.5 ALIMENTAÇÃO DO REATOR ................................................................................... 27

4.6 CARACTERIZAÇÃO DOS ESGOTOS SANITÁRIOS ................................................. 28

4.7 ENSAIOS HIDRODINÂMICOS ................................................................................... 28

4.8 VERIFICAÇÃO DE ANOMALIAS NO COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO DO

REATOR ............................................................................................................................. 31

5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ..................................................................................... 33

5.1 CARACTERIZAÇÃO DO ESGOTO SANITÁRIO ....................................................... 34

5.2 EXAMES MICROBIOLÓGICOS .................................................................................. 35

5.3 AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO RALF ............................................................. 37

5.4 ENSAIOS HIDRODINÂMICOS ................................................................................... 45

5.5 ANOMALIAS DO COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO .................................... 54

6 CONCLUSÕES ............................................................................................................... 56

REFERÊNCIAS ................................................................................................................. 57

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1 INTRODUÇÃO

Esgotos quando lançados sem tratamento em corpos d’água, além de contribuir para

a degradação do ambiente, constituem graves problemas de saúde pública, principalmente

doenças gastrintestinais, e por isso devem ser tratados para atender aos padrões de lançamento

definidos na legislação ambiental vigente para preservação dos corpos hídricos e do solo.

Atualmente existem diversas formas de tratamento dos esgotos sanitários, dentre elas

os reatores anaeróbios de manta de lodo e fluxo ascendente, reatores anaeróbios de leito fixo,

sistemas de lodos ativados, lagoas de estabilização, sistemas aerados com biofilme, dentre

outros. As comparações entre estes processos são baseadas na eficiência de remoção de

matéria orgânica, nutrientes e de patógenos, custos e viabilidade de instalação, operação e

manutenção e nos subprodutos resultantes do processo de tratamento.

O processo anaeróbio de águas residuárias tem vantagens em relação à eficiência de

remoção de matéria orgânica (70%), economia e possibilidade de recuperação de energia, não

há requerimento de oxigênio, baixa produção de lodo e geração de gás metano, um resíduo

com potencial de aproveitamento energético, simplicidade operacional e baixo custos. Por

outro lado, esse processo possui desvantagens em relação à qualidade do efluente tratado e à

inibição biológica (WANG et al., 1986; SPERLING, 2005).

A desvantagem da menor velocidade de degradação da matéria orgânica quando

comparado a processos aeróbios convencionais pode ser melhorada pelo desenvolvimento de

novos reatores para aumentar a concentração de biomassa e consequentemente aumentar o

tempo de retenção celular, aumentando as velocidades, como por exemplo, utilização de meio

suporte (DENAC e DUNN, 1988; LETTINGA et al., 1997).

O crescente desenvolvimento do processo anaeróbio, nas últimas décadas, vem

provocando mudanças na concepção dos sistemas de tratamento de águas residuárias,

principalmente em regiões em que há predomínio de temperaturas ambientes superiores a

25 °C.

Os reatores vêm sendo criados com configuração otimizada, com construção e

operação simples; com vários formatos, em sentidos de fluxo ascendente e descendente, com

material suporte diferenciado, podendo operar com TDH baixo, mínimo consumo energético e

capazes de suportar variações de vazão com baixa perda dos sólidos biológicos.

As combinações de diferentes processos e operações no tratamento de águas

residuárias têm oferecido diversas vantagens, tais como, o aumento de capacidade de

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recuperar sobrecargas orgânicas, além de conferir elevada segurança operacional ao sistema e

maior estabilidade ao efluente. A combinação do reator de leito fixo tem se tornado uma

alternativa ao reator UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), que normalmente apresenta

problemas como arraste de sólidos no efluente, sendo assim, os resultados encontrados com a

junção dos dois processos viabilizam o tratamento nesses tipos de reatores (NETTO, 2007).

Alguns estudos realizados com reatores anaeróbios de leito fixo tratando esgotos

sanitários sintético demonstram sua aplicabilidade com bons resultados como eficiências de

remoção de matéria orgânica variando de 60 a 90% (ZAIAT, 1996; PASSIG; BLUNDI, 1997;

DE NARDI, 1997; CABRAL, 1998; SARTI, 2006; CRUZ et al., 2012).

Passig e Blundi (1997) operaram um filtro anaeróbio de fluxo ascendente com

diâmetro de 200 mm e altura de 1,20 m e volume de 0,64 m3, com PVC como material

suporte. O reator foi submetido a diferentes cargas orgânicas volumétricas médias de

0,48 Kg.DQO.m-3.

d-1

e TDH de 23,12 h e 23,72 h durante 244 dias somando as duas etapas,

alcançando eficiências médias de remoção de matéria orgânica de 82,7% na primeira etapa e

de 86,7% na segunda etapa.

Cruz et al. (2012) avaliaram um reator anaeróbio de fluxo ascendente tratando esgoto

sanitário sintético utilizando matrizes de espuma de poliuretano como meio suporte. O reator

de bancada foi construído em PVC com volume útil de 1,7 L. O reator obteve remoção de

DQO média igual a 74,4 % em todo o período de operação, mesmo quando submetido às

variações de vazão de 0,5 a 2,0 L.d-1

e de carga orgânica de 0,25 a 1,0 Kg.DQO.d-1

.

Entretanto o desenvolvimento de novas configurações de reatores devem ter

essencialmente critérios que busquem aperfeiçoar o processo de tratamento, minimizando

principalmente as desvantagens. Segundo Souza et al. (2011), deve-se dar atenção especial

também para fenômenos de transferência de massa, cinética, microbiologia e hidrodinâmica

dos processos de tratamento.

Considerando que o padrão de fluxo nos reatores está diretamente associado a sua

eficiência e desempenho, os estudos hidrodinâmicos são de grande relevância, uma vez que

possuem o mesmo estabelecimento de parâmetros para simulação, ampliação e,

principalmente, otimização dos reatores de biomassa imobilizada (DE NARDI et al., 1999).

O estudo do comportamento hidrodinâmico determinado pelo ensaio de estímulo e

resposta pode ser realizado a partir de um estudo com traçadores, consistindo no levantamento

de informações sobre a distribuição do tempo de residência do fluido (DRT). As curvas da

distribuição de tempo de residência (DTR) indicam o tempo de permanência das moléculas

individuais do fluido que escoa no reator e fornecem informações como o tempo médio de

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detenção hidráulica, o modelo matemático que melhor descreve o comportamento

hidrodinâmico do reator, problemas associados com projeto, falhas operacionais e

identificação de anomalias no escoamento (LEVENSPIEL, 2000).

Dentro deste contexto, o objetivo geral do trabalho de conclusão de curso é avaliar o

desempenho de remoção de matéria orgânica no tratamento esgotos sanitários de um reator

anaeróbio de leito fixo tratando esgotos sanitários.

17

2 OBJETIVOS

2.1 OBJETIVO GERAL

O objetivo geral é avaliar o desempenho de um reator anaeróbio de leito fixo com

espuma de poliuretano e argila expandida no tratamento de esgotos sanitários.

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

Monitorar o comportamento do reator pela determinação dos parâmetros físico-

químicos: temperatura, pH, alcalinidade total e a bicarbonato, ácidos voláteis, DQO (bruta e

filtrada), série de sólidos totais (ST) e de sólidos suspensos (SS) em amostras do afluente e

efluente do reator;

Avaliar a eficiência de remoção de matéria orgânica do reator;

Monitorar o comportamento hidrodinâmico do reator através de ensaios de

estímulo - resposta tipo pulso;

Verificar anomalias no comportamento hidrodinâmico do reator como presença

de zonas mortas, curto-circuitos e recirculações e;

Determinar a eficiência hidráulica do reator.

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3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

3.1 PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA

O papel desempenhado pelos micro-organismos no tratamento de efluentes depende

do processo a ser utilizado. Nos sistemas anaeróbios de tratamento, as condições são

favoráveis ou mesmo exclusivas ao desenvolvimento de micro-organismos adaptados à

ausência de oxigênio, com destaque para as bactérias acidogênicas e arquéias metanogênicas

(SPERLING, 2005).

O processo de digestão anaeróbia tem início com as ação das bactérias fermentativas

(acidogênicas) que hidrolisam as moléculas complexas através da produção de enzimas

extracelulares que são assimiladas pela células bacterianas. No interior da célula, através de

processo de oxirredução, resulta a formação de dióxido de carbono, hidrogênio e ácidos

graxos voláteis, tais como ácido acético, fórmico, propiônico, butírico e lático, além de etanol

e ácido sulfídrico, designando essa fase como ácida.

Na etapa da acetogênese, os produtos formados gerados durante a acidogênese são

convertidos em substratos apropriados para as bactérias metanogênicas, tais como hidrogênio

(H2), dióxido de carbono (CO2) e acetato (CH3COO-). Contudo, no mínimo 50% da matéria

orgânica carbonácea é transformada em propianato e butirato, no qual posteriormente são

transformados em acetato e hidrogênio, através da ação das bactérias acetogênicas.

A etapa final do processo de digestão anaeróbia, a metanogênese, é realizada por um

grupo de micro-organismos, denominados arquéias metanogênicas. Este grupo de micro-

organismos pode desempenhar papel importante no processo anaeróbio por duas vias, sendo a

primeira via realizada através das acetoclásticas que utilizam o acetato (CH3COO-) para

produzir metano (CH4), pelos gêneros predominantes Methanobacterium, Methanospirillum e

Methanobrevibacter; e na segunda via, as hidrogenotróficas que produzem gás metano (CH4)

a partir do hidrogênio (H2) e dióxido de carbono (CO2), pelos gêneros predominantes

Methanosarcina e Methanosaeta.

Segundo Henze; Harremöes (1983), a bioquímica e a microbiologia do processo de

degradação anaeróbia são muito mais complexas do que as do processo aeróbio, devido à

maior variedade de caminhos metabólicos disponíveis para a comunidade anaeróbia.

19

Nos sistemas de tratamento anaeróbio procura-se acelerar o processo da digestão,

criando-se condições favoráveis. Essas condições se referem tanto ao próprio projeto do

sistema de tratamento como às condições operacionais nele existentes. Quanto às condições

operacionais, os fatores que mais influenciam na digestão anaeróbia são temperatura, pH,

presença de nutrientes e ausência de materiais tóxicos no afluente. De acordo com Foresti,

(2002) reatores anaeróbios são utilizados com sucesso como a primeira unidade dos sistemas

concebidos para tratamento de esgotos domésticos à temperatura ambiente superior a 20 °C.

tem se obtido eficiência de remoção de DQO de 65% a 80% com a aplicação de carga

orgânica geralmente inferior 3 kg.DQO.m-3

.d-1

e TDH variando de 6 a 10 h.

3.2 REATOR ANAERÓBIO DE LEITO FIXO (RALF)

As primeiras configurações de filtros anaeróbios ascendentes são do final da década

de 1960, por meio do trabalho pioneiro de Young; McCarty (1969) que ampliaram suas

expectativas sobre os processos anaeróbios no tratamento de águas residuárias, diferente das

configurações anteriores, que eram basicamente utilizados para material mais particulado e

concentrado.

Segundo Zaiat (1996), as pesquisas sobre novas configurações de reatores anaeróbios

se intensificaram nos últimos anos para desenvolver configurações otimizadas que forneçam o

máximo desempenho, segurança operacional e baixo custo.

O reator anaeróbio de leito fixo consta de um tanque contendo material de

enchimento, geralmente brita ou outros materiais inertes, formando um leito fixo. A

estabilização da matéria orgânica nesses reatores consiste basicamente em um processo de

contato, no qual a água residuária passa por uma massa de sólidos biologicamente ativa

contida no interior do reator, na qual ocorre a conversão da matéria orgânica em produtos

finais, especialmente metano e gás carbônico (YOUNG, 1991).

O reator anaeróbio de leito fixo possui facilidade operacional quando comparado aos

reatores com leitos expandidos ou fluidificados. A razão da utilização do meio suporte inerte é

que ele permite o crescimento e a retenção da biomassa no seu interior.

Alguns parâmetros como pH, alcalinidade e ácidos são primordiais para garantir a

estabilidade dos reatores RALF e segundo Speece (1996) a utilização de biomassa

imobilizada traz muitas vantagens em relação à aplicação de células livres ou em suspensão,

20

tais como obtenção de maiores concentrações celulares, além de maiores tempos de retenção

celular, superiores aos obtidos em sistemas com células não aderidas.

As principais vantagens dos RALF estão associadas com o processo anaeróbio e o

leito fixo, sendo elas (SPERLING, 1996; FORESTI, 2002; LETTIGA, 2005; ZAIAT, 2012):

Obtenção de efluente clarificado e com baixa concentração de matéria

orgânica;

Não há consumo de energia elétrica;

Menor perda dos sólidos biológicos no efluente;

Menor produção de lodo;

Resistência às variações da vazão afluente e;

Liberdade de projeto em termos de configurações e dimensões.

Por outro lado, esses reatores apresentam desvantagens, tais como:

São relativamente sensíveis a descargas tóxicas;

Possuem menor estabilidade operacional;

Apresentam menor eficiência e;

Apresentam possibilidade de obstrução dos interstícios (entupimento ou

colmatação do leito).

Para obter correta aplicação do reatores anaeróbios de leito fixo é necessário

conhecer e compreender os aspectos fundamentais da tecnologia e de tratamento anaeróbio,

especialmente da bioquímica e da microbiologia da digestão anaeróbia (ANDRADE NETO,

2000).

3.3 MATERIAIS USADOS COMO MEIO SUPORTE

De acordo com Sperling (1996), a principal vantagem do meio suporte é que a

biomassa cresce aderida, formando um biofilme. O meio de suporte pode estar imerso no

meio líquido ou receber descargas contínuas ou intermitentes de líquido. A matriz do meio

21

suporte pode ser um material sólido natural (brita, areia, solo) ou artificial (plástico) ou

constituído pela própria biomassa aglomerada (grânulo).

Van Haandel; Lettinga (1994) indicam filtros anaeróbios com meio suporte para

tratamento de águas residuárias devido aos elevados tempos de retenção de sólidos nos

reatores e a ocorrência de baixos tempos de detenção hidráulica.

Com o emprego de um meio suporte para imobilização da biomassa se obtém

melhores desempenho do reator, pois irão surgir resistências à transferência de massa,

essenciais aos processos que envolvem as fases distintas, no caso sólida e líquida.

Os materiais plásticos têm sido recentemente empregados como suporte de reatores,

pois dados à sua geometria, alta porosidade e baixo peso, facilitam o transporte e arranjo nos

reatores, contudo o seu elevado custo tem limitado a sua aplicação (ANDRADE NETO et al,

2000, LUIZ, 2007).

Lettinga (1995) enfatiza que a imobilização dos micro-organismos envolvidos na

remoção de matéria orgânica promove maiores tempos de retenção celular e favorece altas

velocidades de conversão de substratos. O autor menciona, ainda, que as condições

operacionais para a associação microbiana são favorecidas e se instalam de maneira mais

equilibrada, principalmente para minimizar os efeitos negativos de elevadas concentrações de

produtos intermediários específicos.

Na Tabela 1 podem ser observadas algumas aplicações de RALF com diferentes

meios suportes no tratamento de esgotos sanitários

Tabela 1 - Aplicações de reatores RALF no tratamento de esgotos sanitários.

Efluente TDH (h) Meio suporte Eficiência de remoção –

DQO (%)

Referência

Esgoto sanitário 6 – 24 Escórias de alto forno Bruta 49 -70 Pinto e Chernicharo

(1996)

Esgoto sanitário 9,5

4,8

7,2

Anéis de eletroduto

corrugado.

1º etapa – 36 (bruta) e 38

(filtrada)

2º etapa – 48 (bruta) e 48

(filtrada)

3º etapa - 48 (bruta) e 49

(filtrada)

Andrade Neto et al;

(2000)

Esgoto sanitário

Sintético

5 Espuma de poliuretano Bruta – 60 à 90

Filtrada – 60 à 90

Cabral et al (2000)

Esgoto sanitário 6

8

10

Espuma de poliuretano 1º etapa - 50 (bruta) e 85

(filtrada)

2º etapa - 70 (bruta) e 80

(filtrada)

3º etapa - 70(bruta) e 85

(filtrada)

Netto (2007)

Esgoto sanitário 12 Bambu Bruta – 90,3 Souza et al; 2011

22

3.4 APLICAÇÕES DE RALF

Vários autores testaram o reator anaeróbio de leito fixo de fluxo ascendente,

verificando a eficiência de remoção de diversos parâmetros com esgotos sanitários e

obtiveram eficiências de remoção de matéria orgânica na faixa de 40 a 95% (CAMARGO,

2000; BUSATO, 2004; TONETTI, 2008; MELIDIS et al., 2009; CRUZ et al., 2009;

OLIVEIRA et al., 2011).

Camargo (2000) monitorou quatro filtros anaeróbios (FA) de fluxo ascendente com

enchimento de bambu no tratamento de esgotos domésticos em diferentes condições de

operação, isto é, com vazão de 20,4 L.h-1

e variando o TDH de nove a duas horas. A planta

piloto é formada por quatro reatores cilíndricos de aço inox com volume individual (vazio) de

aproximadamente 0,75 m3, os quais recebem esgoto sanitário por meio de um sistema de

alimentação. O meio suporte utilizado foi anel inteiro de bambu da espécie Bambusa

tuldoides e foi avaliado o desempenho do FA com diminuição gradativa no TDH de 9, 7, 6, 5,

4, 3, 2 h a cada 30 d. Também foi avaliado o desempenho do FA diante de uma diminuição

drástica no pH do afluente, com aproximadamente 570 d de operação, atingindo valor de pH

de 1,7, o que provocou choque ácido no FA, resultando em reduções de remoção de

aproximadamente 20%, 40%, 30% e 15% para DQO total, DQO filtrada, DBO e SST,

respectivamente.

Os valores de eficiência de remoção de matéria orgânica nos TDH de 9, 7 e 6h foram

respectivamente 64,4%, 60,2% e 84,0% e os valores médios de remoção de SST variaram de

60 a 70%.

Busato (2004) avaliou o desempenho de um filtro anaeróbio de fluxo ascendente

como pós-tratamento do efluente de um reator UASB na ETE de Imbituva – PR. O sistema

era composto por gradeamento manual, desarenador, reator UASB com volume de 300 m3 e

filtro anaeróbio de fluxo ascendente de volume total 681 m3 e volume útil de 454 m

3. O filtro

preenchido com brita nº 4 foi operado com vazão média de 10,26 L.s-1

e TDH de 12,61 h.

O autor obteve eficiência média de remoção de DQO bruta de 78% para o

UASB/filtro e de 48% para o filtro, com concentração no efluente de 47 mg.L-1

. A

concentração média de SST no efluente final foi de 80 mg.L-1

, resultando em eficiência global

do sistema de 71% e de 37% no filtro anaeróbio e a media de remoção de SSV foi de 33,9%.

23

Melidis et al. (2009) operaram um filtro anaeróbio de leito fixo em escala piloto (40 L)

no tratamento de esgotos sanitários. O reator, preenchido com anéis de vidro poroso, foi

operado durante 165 dias com TDH de 5,52 h, 6,72 h e 8,64 h em temperaturas de 25,8 ºC,

30,8 ºC e 35,8 ºC, respectivamente.

Os autores obtiveram eficiência de remoção média de 52 % para DQO e de 57% para

SST.

Oliveira et al. (2011) avaliaram um reator anaeróbio ascendente de leito fixo tratando

esgoto sanitário da cidade de Pelotas – RS. O reator utilizado neste estudo foi construído de

policloreto de vinila (PVC) com 60 cm de altura e 15 cm de diâmetro. O meio suporte

utilizado para imobilização da biomassa foi a argila expandida com granulometria média

variando entre 5 mm e 15 mm e com TDH de 8 h e vazão de 0,65 L.h-1

. Os autores obtiveram

eficiência média de remoção de DQO de 87,2% e SST de 94%.

Cruz et al. (2009) avaliaram o tratamento de esgoto sintético por um reator anaeróbio

de fluxo ascendente operado em regime contínuo. O reator de bancada foi operado em

temperatura ambiente e construído em tubos de PVC de diâmetro de 10 cm, altura de 45 cm

com volume útil de 1,7 L.

O valores encontrados para o parâmetro alcalinidade a bicarbonato do efluente

tratado foram de 163 a 812 mgCaCO3.L-1

durante o período experimental, a acidez volátil

total manteve-se entre 16 e 240 mgHAc.L-1

e o pH no intervalo de 5,12 a 8,38. A remoção de

DQO média foi igual a 74,4 % em todo o período operacional.

Tonetti, (2008) a estudou um sistema para o tratamento de esgotos de pequenas

comunidades composto pela combinação de filtro anaeróbio com filtro de areia e reator de

desnitrificação. Para isso foi avaliada a partida e a operação de três filtros anaeróbios com

recheio de bambu operados com tempo de detenção hidráulica nominal de 9 horas, sendo o

efluente gerado disposto sobre os leitos de quatro filtros de areia em distintas taxas de

aplicações. O volume total dos filtro eram de 500 L.

Os resultados encontrados para filtros anaeróbios para remoção de matéria orgânica

atingiu 68,1%. e de SST de 39%

24

4 MATERIAIS E MÉTODOS

Esse capítulo descreve a metodologia aplicada no desenvolvimento do Trabalho de

Conclusão de Curso para cumprimento dos objetivos propostos. O trabalho foi realizado na

Universidade Tecnológica Federal do Paraná (UTFPR), câmpus Campo Mourão que

correspondeu à operação, monitoramento do reator anaeróbio de leito fixo em escala de

bancada e estudo de seu regime hidrodinâmico.

4.1 REATOR ANAERÓBIO DE LEITO FIXO

O reator anaeróbio de leito fixo em escala de bancada utilizado foi montado na

Universidade Tecnológica Federal do Paraná (UTFPR), câmpus Campo Mourão e instalado

no Anexo 1 do Laboratório de Saneamento. O aparato experimental utilizado é mostrado na

Figura 1.

Figura 1 - Desenho esquemático do aparato experimental.

Fonte: Autoria própria, 2012.

25

O reator anaeróbio de leito fixo e fluxo ascendente é constituído de um tubo

cilíndrico de plexiglass de diâmetro interno de 0,093 m e comprimento de 1,10 m, formado

por uma câmara de alimentação e um leito reacional. O volume útil do reator é de

aproximadamente 4,75 L e o volume total de 6,70 L (Figura 2).

Figura 2 - Reator anaeróbio de

leito fixo e escoamento ascendente.

Fonte: Própria autoria, 2011.

4.2 IMOBILIZAÇÃO DA BIOMASSA DO REATOR

No reator anaeróbio de leito fixo foram utilizados dois materiais para imobilização

da biomassa como meio suporte - argila expandida e matrizes cúbicas de espuma de

poliuretano (Figura 3).

As características dos meios suporte utilizados são: argila expandida com

granulometria média variando de 5 mm a 15 mm na parte inferior do reator e matrizes cúbicas

de espuma de poliuretano com 0,01 m de aresta, densidade aparente de 23 kg.m-3

e porosidade

de aproximadamente 95%, na parte superior do reator.

26

(a)

(b)

Figura 3 - Materiais utilizados como suporte para imobilização da biomassa:

a) argila expandida, b) espuma de poliuretano.


4.3 INÓCULO

A preparação do inóculo consistiu em imobilizar o módulo de espuma de poliuretano

do reator anaeróbio com dois litros de lodo anaeróbio floculento (Figura 4) proveniente da

Estação de Tratamento de Esgotos Km 119 da cidade de Campo Mourão - PR.

Figura 4 - Lodo anaeróbio granular utilizado como

inóculo.


27

A fim de conhecer melhor a microbiota existente no lodo, as amostras foram

coletadas e diluídas a 10-3

com água destilada para promover a quebra dos grânulos, e então

foram colocadas em lâminas de vidro para observação no microscópio óptico comum.

4.5 ALIMENTAÇÃO DO REATOR

O esgoto sanitário coletado para alimentar o reator foi armazenado em um tanque de

equalização com capacidade de 500 L (Figura 5) que possibilitou o armazenamento do esgoto

bruto proveniente do sistema de recalque em períodos de 24 h, sua suplementação e a

possibilidade de manutenção da qualidade do substrato para controle das condições de entrada

do reator.

Partindo do taque de armazenamento, o substrato era introduzido no reator por meio

de bomba dosadora tipo pistão com fluxo em pulso da marca ProMinent. O efluente passava

por peneiramento para promover a retenção de sólidos grosseiros, evitando que esses se

acumulassem e impedissem o fluxo do afluente para o reator.

Figura 5 - Tanque de equalização.


28

4.6 CARACTERIZAÇÃO DOS ESGOTOS SANITÁRIOS

As análises físico-químicas para caracterização dos esgotos sanitários gerados no

câmpus foram realizadas em seis perfis de amostragem temporal no Laboratório de

Saneamento (C104) em duplicata, no período de agosto de 2010 a dezembro de 2011.

Nos perfis de amostragem temporal foram coletadas amostras do afluente e efluente

do reator de 3 em 3 horas, durante período de 24 h.

Os dados referentes à caracterização e acompanhamento do afluente e efluente foram

tabulados na ferramenta computacional Microsoft Excel®.

Os parâmetros físico-químicos analisados na caracterização das amostras do afluente

e do efluente do reator, os métodos de análises e as referências são apresentados na Tabela 2.

Tabela 2 - Parâmetros analisados, seus respectivos método de análise, metodologia e a referencia utilizada.

Parâmetros Método de Análise Método N Referência

Temperatura do líquido (oC) - - - pH Potenciométrico 4500_H+

Eaton et al. (2005)

Alcalinidade Total (mgCaCO3.L-1) Titulométrico - Ripley et al. (1986)

Alcalinidade a Bicarbonato (mgCaCO3.L-1) Titulométrico - Ripley et al. (1986)

Ácidos voláteis (mgHAc.L-1) Titulométrico - Dillalo e Albertson (1961)

DQO (bruta e filtrada) (mgO2.L-1) Espectrofotométrico 5220_D Eaton et al. (2005)

Sólidos suspensos (mg.L-1) Gravimétrico 2540_G Eaton et al. (2005)

Sólidos totais (mgL-1) Gravimétrico 2540_E Eaton et al. (2005)

4.7 ENSAIOS HIDRODINÂMICOS

Os resultados dos ensaios hidrodinâmicos foram obtidos em nove ensaios no período

de outubro de 2010 a junho de 2011

Para avaliar o comportamento hidrodinâmico do reator anaeróbio de leito fixo foram

realizados 3 ensaios de estímulo-resposta tipo pulso com os traçadores eosina Y, bromofenol

azul e bromocresol verde, após o mesmo ter alcançado o estado de equilíbrio dinâmico

aparente. O reator foi mantido à temperatura ambiente.

Os ensaios hidrodinâmicos foram realizados com vazão afluente de 0,6 L.h-1

e tempo

de detenção hidráulica (TDH) de 8 h. O reator foi alimentado continuamente com os esgotos

sanitários gerados no câmpus da universidade em todos os ensaios de estímulo-resposta.

29

As concentrações de eosina Y, bromofenol azul, bromocresol verde foram de 0,12,

0,07, 0,07 mg.L-1

, respectivamente (Tabela 3). Em cada ensaio o tempo de injeção era de

aproximadamente 10 s, e após a injeção do traçador foram feitas coletas de amostras do

efluente do reator em intervalos de 30 min com utilização de um coletor automático de

amostras da marca ISCO série 6772.

Tabela 3 - Características das soluções de traçadores utilizadas nos ensaios de estímulo-resposta.

Traçador Massa Molecular

(g.mol-1)

Massa aplicada do

traçador (mg)

Concentração do

traçador (mg.10 mL-1)

Eosina Y 692 45 0,120

Bromofenol Azul 670 20 0,070

Bromocresol Verde 698 25 0,070

O tempo total de duração dos ensaios foi determinado de tal forma que as amostras

fossem coletadas pelo menos três vezes durante o TDH teórico de 8 h. As amostras coletadas

foram centrifugadas por cerca de 2 min a 3500 rpm para evitar a interferência de sólidos na

leitura das absorbâncias pelo método colorimétrico. Para determinação da concentração do

traçador nas amostras do efluente, foi utilizado o método colorimétrico de leitura de

absorbância, realizado em espectrofotômetro Hach uv-vis, modelo DR/5000, com

comprimento de onda de 516 nm para a eosina Y, 590 nm para bromofenol azul e 616 nm

para bromocresol verde.

As curvas experimentais da variação de concentração dos traçadores ao longo do

tempo, C(t), foram normalizadas (área sobre a curva igual a 1) de acordo com Levenspiel

(2000), resultando em curvas de distribuição do tempo de residência hidráulica (Eθ) em

função do tempo adimensional (θ). Após a normalização, foi possível calcular a variância para

cada ensaio (σθ2).

Na Tabela 4 pode ser observado um resumo das definições das variáveis empregadas

nos modelos teóricos uniparamétricos para obtenção da curva de distribuição do tempo de

residência hidráulica (Eθ) em função do tempo adimensional (θ).

30

Tabela 4 - Definição das variáveis para a obtenção da curva de distribuição do tempo de residência

hidráulica (Eθ) em função do tempo adimensional(θ)

Variáveis

Definição

O ajuste das curvas experimentais de distribuição do tempo de detenção hidráulica

em função do tempo adimensional foi realizado com base nos modelos teóricos

uniparamétricos de dispersão de pequena (PD) e de grande intensidade (GD) e de tanques de

mistura completa em série (N-CSTR) (Tabela 5).

Tabela 5 - Modelos teóricos uniparâmetricos de dispersão, pequena intensidade (PD), grande intensidade

(GD) e tanques em séries (N-STR)

Modelo Parâmetro Equação

Dispersão de

pequenaintensidade

Dispersão de grande

intensidade (tanque aberto)

Tanques de mistura

completa em série

Fonte: ADAPTADO DE LEVENSPIEL (2000).

Lu

D

.22

)./(4

1exp

./2

12

LuDLuDE

2

,2

.8

.2

Lu

D

Lu

Dta

)./(4

1exp

./2

12

,LuDLuD

E ta

2

2

2

1

hN

.1

)!1(

).( NN

eN

NNE

31

Os modelos de dispersão representam o reator avaliado por um reator de fluxo

pistonado no qual ocorre dispersão axial do escoamento. Nesse modelo, o escoamento do

fluido ocorre de forma ordenada através do reator, ou seja, não há mistura ou difusão ao longo

do caminho de escoamento.

O modelo de tanques em série simula o comportamento do reator avaliado por N

(número) reatores de mistura completa (ideais) em série. A mistura completa indica que o

conteúdo está agitado e uniforme em todo o reator, ou seja, a corrente de saída (efluente) tem

a mesma composição que o fluido no interior do reator. Essas características podem ser

verificadas pelos parâmetros D (ou D/uL) para os modelos de pequena e grande dispersão ou

pelo número (N) de reatores de mistura completa em série para o modelo N-CSTR. A

estimativa desses parâmetros foi realizada pela variância dos dados de resposta apresentados

na Tabela 5.

4.8 VERIFICAÇÃO DE ANOMALIAS NO COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO DO

REATOR

O volume de zonas mortas foi calculado de acordo com metodologia reportada por

Peña (2006), com base nos valores de TDH teórico e real, este último obtido a partir dos

ensaios hidrodinâmicos e do volume total do reator.

A presença de curtos-circuitos foi verificada pela relação entre o tempo do primeiro

aparecimento do traçador no efluente do reator e o TDH teórico de acordo com Thackston

(1987) e Sarathai et al. (2010).

A eficiência hidráulica reflete o volume efetivo e o número de tanques de mistura

completa em série e foi calculada de acordo com Persson et al. (1999) e Sarathai et al. (2010).

As equações necessárias para o cálculo do volume de zonas mortas, presença de

curto-circuitos e determinação da eficiência hidráulica estão descritas na Tabela 6.

32

Tabela 6 - Equações para determinação da presença de zonas mortas, curtos-circuitos e eficiência

hidráulica

Anomalias Equações Significado

Volume de zonas mortas

= relação entre o TDH real (h) e o TDH teórico (h);

Va = volume ativo do reator (m3);

Vt = volume total do reator (m3);

Vd = volume de zonas mortas (m3).

Presença de curtos-circuitos

Ψ = presença de curto-circuitos;

τk = tempo em que ocorre pico da concentração (h);

τr = TDH real (h).

Eficiência Hidráulica (

)

λ = eficiência hidráulica;

Ve = volume efetivo (m3);

N = número de tanques CSTR em série.

33

5 RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1 CARACTERIZAÇÃO DO ESGOTO SANITÁRIO

A caracterização físico-química dos esgotos sanitários gerados na Universidade

Tecnológica Federal do Paraná, câmpus Campo Mourão, foi baseada nos resultados

experimentais obtidos em seis campanhas de amostragem de perfis temporais realizados no

período de agosto de 2010 a dezembro de 2011.

Em cada perfil foram determinados os parâmetros físico-químicos temperatura do

líquido, pH, alcalinidade total e a bicarbonato, ácidos voláteis, DQO bruta, DQO filtrada,

concentrações de sólidos totais (fixos e voláteis) em amostras do afluente e do efluente do

reator.

Na Tabela 7 é apresentado um resumo dos valores médios obtidos na caracterização

dos esgotos sanitários.

Tabela 7 - Caracterização dos esgotos sanitários coletados no câmpus Campo Mourão da UTFPR.

Parâmetros N X DP Mín Máx

Temperatura do líquido (ºC) 96 24,9 2,0 21,0 30,9

pH 96 6,9 0,6 5,9 8,3

Alcalinidade total (mgCaCO3.L-1) 96 182 161 60 705

Alcalinidade a bicarbonato (mgCaCO3.L-1) 96 131 149 9 665

DQO bruta (mg.L-1) 96 835 261 291 1498

DQO filtrada (mg.L-1) 96 403 187 72 752

Sólidos Totais (mg.L-1) 96 1395 771 208 4990

Sólidos Totais Fixos (mg.L-1) 96 1109 598 120 4398

Sólidos Totais Voláteis (mg.L-1) 96 286 198 2 1220

Legenda: N: número de amostras; X: média; DP: desvio padrão; Mín: valor mínimo; Máx: valor máximo.

Pela Tabela 7 é possível notar que os valores de temperatura do líquido variaram de

21,0 a 30,9 ºC estando na faixa mesofílica de temperatura que favorece a digestão anaeróbia.

Pode-se observar que o pH das amostras do esgoto bruto variou de 5,9 a 8,3 com

média de 6,9 ± 0,6, similar ao obtido por Villela e Foresti (1999) e Carvalho et al., (2008) de

6,9 ± 0,3 e 7,3 ± 0,1 nos esgotos sanitários coletados em uma região central da cidade de São

Carlos - SP e do câmpus I da Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo

(EESC/USP). Martins, (2012) obteve valores médios de temperatura ambiente de 25,6 ± 2,6

34

°C, e valores de pH variaram de 5,8 a 7,8, nos esgotos sanitários da UTFPR câmpus Campo

Mourão – PR nos período de outubro/2009 a novembro/2010.

A variação do pH, pode ser atribuída a algum lançamento inadequado feito nos

laboratórios do câmpus, uma vez que ainda não há implantação de um plano de controle para

a destinação destes resíduos.

A alcalinidade a bicarbonato média verificada nas amostras foi de

131 ± 149 mgCaCO3.L-1

, com variação de 9 a 665 mgCaCO3.L-1

. Esta alcalinidade foi similar

àquela verificada por Bertolino et al. (2008) de 149 ± 20 mgCaCO3.L-1

em esgoto sanitário

coletado no câmpus Morro do Cruzeiro da Universidade Federal de Ouro Preto. Abreu e Zaiat

(2008) reportaram alcalinidade de 143 ± 38 mgCaCO3.L-1

para esgotos sanitários na Estação

de Tratamento de Esgoto (ETE) do câmpus I da Universidade de São Paulo em São Carlos -

SP.

Os valores médios da DQO bruta do afluente foram de 835 ± 261 mg.L-1

e de DQO

filtrada de 403 ± 187 mg.L-1

. Netto (2007) obteve valor médio na DQO bruta de

597 ± 220 mg.L-1

e DQO filtrada de 172 ± 35 mgL-1

. É possível notar que maior concentração

de matéria orgânica neste trabalho, fato que pode ser atribuído às características da água

residuária que é utilizada como afluente, uma vez que no trabalho realizado por Netto (2007),

além dos resíduos gerados no campus universitário também havia a contribuição de mais dois

bairros, logo pode haver maior diluição desses resíduos chegando com uma carga de sólidos

menor.

A concentração média de sólidos totais foi de 1395 ± 771 mg.L-1

; a concentração

média de sólidos totais fixos de 286 ± 198 mg.L-1

e de sólidos totais voláteis de

1109 ± 593 mg.L-1

. As relações STV/ST e SFT/ST foram de 0,79 e 0,20, respectivamente.

Versiani (2005) obteve concentrações médias de ST, STF e STV foram de 1455 mg.L-1

, 578

mg.L-1

e 877 mg.L-1

, respectivamente.

Com base nestes resultados foi possível verificar de acordo com Metcalf e Eddy

(2003), que o afluente gerado no câmpus possui composição típica do esgoto sanitário “forte”

em relação aos parâmetros DQO bruta e sólidos, são valores que se enquadram na sua

caracterização (Tabela 8).

35

Tabela 8 - Composição típica do esgoto sanitário

PARÂMETRO

ESGOTO SANITÁRIO

Fraco Médio Forte

DQO (mg.L-1) 250 430 800

DBO (mg.L-1) 110 190 350

ST (mg.L-1) 390 720 1230

STD (mg.L-1) 270 500 860

SDF (mg.L-1) 160 300 520

SDV (mg.L-1) 110 200 340

SST (mg.L-1) 120 210 400

SSF (mg.L-1) 25 50 85

SSV (mg.L-1) 95 160 315

Fonte: Adaptado por Metcalf e Eddy (2003)

5.2 EXAMES MICROBIOLÓGICOS

Conforme descrito no item 4.3 Material e Métodos, os exames microbiológicos do

lodo foram realizados por microscopia óptica comum. Essas análises microbiológicas

consideraram as principais morfologias presentes em alguns campos das amostras de lodo de

acordo com descrições da literatura técnico-científica.

As morfologias mais freqüentes observadas no inóculo do reator anaeróbio foram

cocos, vibrios, bacilos e filamentos (Figura 6). No trabalho desenvolvido por Netto (2007)

também foram observadas as mesmas morfologias no lodo, porém devido ao seu equipamento

foi possível também observar a presença de cocos e cocos em cadeia, além de verificar a

presença de micro-organismos semelhantes a Methanosarcina sp. e Methanosaeta sp.

Foi verificada presença de organismos filamentosos com grande freqüência, o que

não foi observado por Netto (2007) que descreve menor freqüência destes.

36

(a) (b)

(c) (d)

(e) (f) Figura 6 - Principais morfologias do inóculo do reator anaeróbio: a) espirilo, filamentos, b) bacilos, c)

espirilos, d) filamentos, g) bacilos, h) filamentos.

37

5.3 AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO RALF

Para avaliação do desempenho do reator anaeróbio de leito fixo no tratamento dos

esgotos sanitários foram realizados seis perfis de amostragem temporal com determinação dos

parâmetros físico-químicos Nas Tabelas 9 e 10 são apresentado um resumo dos seis perfis

temporais de 24 h, apresentado o número de amostras (N), média (X), desvio padrão (DP),

valores mínimos (Min) e máximos (Max).

38

Tabela 9 – Resumo do resultados dos parâmetros físico-químicos dos perfis 1, 2 e 3 de 24 h

Parâmetros

Perfil 1 Perfil 2 Perfil 3

AFL EFL AFL EFL AFL EFL

N X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max

Temperatura do líquido (ºC) 8 28,6 0,3 28,0 29,0 27,8 1,2 25,0 28,7 25,5 3,2 22,1 30,9 24,8 3,4 20,6 29,6 23,2 1,6 21,0 26,0 22,4 1,8 20,0 25,0

pH 8 6,5 0,5 5,9 8,0 7,6 0,4 7,0 8,1 8,0 0,3 7,3 8,3 7,5 0,1 7,2 7,7 6,8 0,2 6,6 7,0 7,3 0,1 7,2 7,4

Alc. total (mgCaCO3.L-1) 8 245 21 223 278 349 56 267 442 77 11 60 88 106 10 92 124 483 103 337 705 477 31 533 436

Alc. parcial (mgCaCO3.L-

1) 8 47 29 19 88 24 4 19 30 46 11 30 62 77 13 69 108 361 92 254 556 336 60 267 410

Alc. bicarbonato

(mgCaCO3.L-1

) 8 85 66 14 184 177 135 5 312 18 9 9 32 59 10 45 71 429 108 300 665 397 47 340 461

Ácidos voláteis (mgHAC.L-1) 8 226 115 56 340 185 227 16 544 83 15 68 104 66 13 43 82 75 37 41 150 112 43 48 153

DQO bruta (mg.L-1) 8 797 174 583 1185 243 102 123 422 925 379 364 1498 102 32 42 143 1179 321 892 1625 489 110 312 607

% remoção DQO bruta 8 71 84 57

DQO filtrada (mg.L-1) 8 289 78 112 368 125 31 88 187 248 74 72 298 151 90 24 283 551 67 490 692 191 64 123 299

% remoção DQO filtrada 8 59 63 65

ST (mg.L-1) 8 1079 376 648 1908 404 192 190 608 373 170 208 764 101 70 42 226 2565 1393 1014 4990 678 264 470 1190

STV (mg.L-1) 8 947 338 476 1678 296 141 462 142 274 163 120 654 75 53 22 168 1914 1098 642 3780 531 203 352 1000

% de remoção STV 8 69 72 72

STF (mg.L-1) 8 132 63 2 230 109 63 22 196 100 59 20 226 26 33 2 94 651 306 372 1210 147 113 24 320

SST (mg.L-1) 8 269 77 155 433 138 47 75 193 219 82 130 382 49 14 25 73 1353 946 467 3202 765 254 372 1055

SSV (mg.L-1) 8 228 97 83 432 107 50 25 178 187 95 100 377 46 12 18 58 893 551 362 1933 689 261 352 1003

% de remoção SSV 8 53 75 23

SSF (mg.L-1

) 8 41 25 2 77 31 22 2 62 32 26 5 82 9 6 2 18 460 398 105 1268 76 70 13 198


39

Tabela 10 – Resumo dos resultados dos parâmetros físico-químicos dos perfis 4, 5 e 6 de 24 h

Parâmetros

Perfil 4 Perfil 5 Perfil 6

AFL EFL AFL EFL AFL EFL

N X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max X DP Min Max

Temperatura do líquido

(ºC) 8 23,8 2,1 21,0 26,0 22,3 0,8 21,0 23,2 24,3 1,9 22,0 26,0 23,6 2,0 21,0 26,0 24,0 1,2 22,0 26,0 23,1 0,9 22,0 25,0

Ph 8 7,0 0,3 6,5 7,5 7,8 0,2 7,6 8,1 6,4 0,2 6,2 6,8 6,8 0,2 6,5 7,1 6,6 0,2 6,5 7,1 7,4 0,3 7,0 7,7

Alc. total (mgCaCO3.L-1) 8 117 36 74 182 168 30 103 190 98 22 81 139 169 30 103 190 69 7 62 82 175 57 113 249

Alc. parcial (mgCaCO3.L-

1) 8 75 27 40 127 119 27 59 142 54 6 47 66 120 27 59 142 46 5 38 50 126 37 90 186

Alc. bicarbonato

(mgCaCO3.L-1

) 8 108 37 63 175 163 31 96 185 87 22 68 127 162 30 96 180 57 7 48 66 168 55 107 238

Ácidos voláteis

(mgHAC.L-1) 8 12 6 4 24 8 4 3 13 15 4 11 24 11 2 6 14 18 5 7 23 11 3 6 15

DQO bruta (mg.L-1) 8 533 144 355 858 200 53 123 278 1028 49 956 1101 501 212 163 764 546 241 291 1086 87 23 57 137

% remoção DQO bruta 8 60 52 82

DQO filtrada (mg.L-1) 8 573 128 362 752 376 87 181 452 588 80 436 686 434 131 214 652 171 31 126 221 116 20 87 149

% remoção DQO filtrada 8 34 27 32

ST (mg.L-1) 8 1231 428 800 1882 658 154 420 834 1994 1200 854 4666 911 383 608 1816 1126 1417 270 4274 415 135 248 608

STV (mg.L-1) 8 984 458 418 1786 474 139 318 682 1668 1246 458 4398 604 389 358 1536 866 1099 154 3306 364 158 212 586

% de remoção STV 8 52 64 58

STF (mg.L-1) 8 247 116 96 402 184 66 102 282 326 143 96 556 307 131 142 600 259 321 68 968 51 62 4 170

SST (mg.L-1) 8 360 164 47 523 77 35 12 120 844 517 463 2000 224 151 112 497 476 500 72 1302 44 39 17 103

SSV (mg.L-1) 8 310 144 20 442 72 35 8 118 735 517 385 1971 211 141 103 473 337 348 30 900 38 42 10 102

% de remoção SSV 8 77 71 89

SSF (mg.L-1) 8 50 45 7 138 5 5 2 17 109 179 8 540 13 12 3 38 138 163 2 402 5 4 2 12


40

Pelos dados das Tabelas 9 e 10 é possível notar que os valores de temperatura nas

amostras do afluente nos perfis variam de 23,6 ºC a 28,6 ºC e para o efluente foram

observados valores inferiores, sendo 22,4 a 27,8. Essa diferença pode ser associada ao fato do

reator estar acomodado em um ambiente fechado, enquanto o afluente fica exposto ao sol, em

um reservatório. Vella (2006) operou um reator anaeróbio a temperatura ambiente e observou

temperaturas no afluente entre 26 e 30ºC e considerou que está dentro da faixa ótima para a

atividade bacteriana (25 ºC a 35 ºC), e os valores encontrados no trabalho estão próximos

dessas faixas.

O pH variou de 6,4 ± 0,2 a 8,0 ± 0,3 nas amostras do afluente e de 6,8 ± 0,2 a 7,8 ±

0,2 nas amostras do efluente do reator. Chernicharo (1997) considerou que os valores de pH

compreendidos entre 6,0 e 8,0 são adequados para o bom funcionamento dos sistemas

anaeróbios enquanto que Speece (1996) estipulou a faixa limite de 6,5 a 8,2. Portanto, tanto o

esgoto bruto como o efluente tratado estão dentro destas especificações, garantindo condições

apropriadas para formação dos micro-organismos responsáveis pelo tratamento.

Na Figura 7 pode ser observada a variação das médias da temperatura e do pH

durante os seis perfis nas amostras afluente e efluente do reator.

a)

b)

Figura 7 - Média dos seis perfis de amostragem temporal de 24 h para temperatura (a) e pH (b).

A média de temperatura foi de 24,9 ± 2,0 ºC nas amostras do afluente e de

24,0 ± 2,1 ºC efluente; as médias obtidas para pH foram de 6,9 ± 0,6 nas amostras do afluente

e de 7,4 ± 0,3 nas amostras do efluente do reator.

Segundo Passig e Blundi (1997), o monitoramento da alcalinidade nos reatores

anaeróbios é mais eficaz que o monitoramento do pH, pois enquanto a escala do pH é

logarítmica, a escala a alcalinidade é linear. Valores máximos e mínimos obtidos de

41

alcalinidade a bicarbonato nas amostras do afluente foram respectivamente 429 ±108

mgCaCO3.L-1

e 18 ± 9 mgCaCO3.L-1

e de 397 ± 47 e 32 ± 59; mgCaCO3.L-1

nas amostras do

efluente do reator. Cruz et al, (2012) obtiveram valores máximos parecidos nas amostras

afluente e efluente, sendo 460 ±131 e 717 ± 41 respectivamente, para alcalinidade a

bicarbonato.

Os parâmetros alcalinidade a bicarbonato e ácidos são indicativos de estabilidade no

sistema, ou seja, quando a alcalinidade nas amostras do afluente for menor do que a

alcalinidade nas amostras do efluente é um indicativo do tamponamento do reator.

Na Figura 8 pode ser observada a variação das médias da alcalinidade a bicarbonato e

dos ácidos voláteis nos seis perfis de amostragem temporal.

a)

b)

Figura 8 - Média dos seis perfis de amostragem temporal de 24 h para alcalinidade a bicarbonato (a) e

ácidos voláteis (b).

O valor médio da alcalinidade parcial do afluente foi de 105 ± 126 mgCaCO3.L-1

,

enquanto que a alcalinidade total foi de 182 ± 161 mgCaCO3.L-1

, valores similares aos

reportados por Sperling (1996) de 110 mgCaCO3.L-1

e 170 mgCaCO3.L-1

para esgotos

sanitários. Nas amostras do efluente, o valor médio da alcalinidade parcial foi de

134 ± 107 mgCaCO3.L-1

e a alcalinidade total foi de 241 ± 142 mgCaCO3.L-1

. Dominato

(2011) obteve média de alcalinidade parcial de 176 ± 58 mgCaCO3.L-1

e de alcalinidade total

de 245 ± 68 mgCaCO3. L-1

no efluente de filtros anaeróbios com leito fixo de bambu, ou seja,

valores similares ao verificados neste trabalho.

Os valores médios dos seis perfis de amostragem temporal para alcalinidade a

bicarbonato foi de 131 ± 149 mgCaCO3.L-1

nas amostras do afluente e de 188 ± 111

mgCaCO3 L-1

nas amostras do efluente (Figura 9). Netto (2007) verificou valores similares de

42

alcalinidade a bicarbonato de 102 ± 15 mgCaCO3.L-1

nas amostras do afluente e de 162 ± 27

mgCaCO3 L-1

nas amostras do efluente ao operar um reator com a mesma configuração na

fase anaeróbia com TDH de 8 h.

As concentrações de ácidos voláteis variaram de 12 ± 6 a 226 ± 115 mgHAc.L-1

nas

amostras do afluente e de 8 ± 4 a 185 ± 13 nas amostras do efluente do reator. Valores

parecidos aos encontrados por Cruz et al., (2012), que obtiveram valores de ácidos nas

amostras efluentes entre 16 e 240 mgHAc.L-1

.

Segundo Souza (1984) quando a concentração de ácidos voláteis aumenta, pode ser

um indicativo de desequilíbrio no sistema, podendo ser ocasionado por aplicação de

sobrecargas orgânicas, hidráulicas ou tóxicas ou por variação da temperatura e do pH. Esse

comportamento pode ser evidenciado no 3o perfil no qual foi verificado maior pico de carga

(0,017 kgDQO.d-1

) que elevou os valores de ácidos voláteis (112 mgHAc.L-1

) devido ao

consumo da alcalinidade que alcançou o maior pico (397 mgCaCO3.L-1

).

O valor médio encontrado de ácidos voláteis foi de 72 ± 82 mgHAc.L-1

nas amostras

do afluente e de 65 ± 72 mgHAc.L-1

nas amostras efluente. É possível observar que a partir do

3o perfil a concentração de ácidos voláteis manteve-se abaixo de 60 mg.L

-1 nas amostras do

efluente, o que indica possível “equilíbrio” entre as bactérias acetogênicas e as arquêias

metanogênicas existentes no reator (Figura 8a).

Houve acúmulo de ácidos orgânicos no perfil 3 e segundo Leitão et al., (2003), isto

pode ser uma resposta típica do reator durante a aplicação de sobrecarga, e, durante as

variações bruscas de taxas de carga hidráulica e orgânica, fato que acorreu no mesmo período.

As concentrações de matéria orgânica em termos de DQO bruta obtiveram variações

médias afluentes de 573 a 1179 mg.L-1

, e efluentes 87 a 501 mg.L-1

.

As concentrações de matéria orgânica em termos de DQO filtrada variaram de 171 a

588 mg.L-1

para o afluente e de 116 a 434 mg.L-1

para o efluente do reator.

Sarti et al (2006) fez estudos na Estação de Tratamento de Esgoto da USP de São

Carlos e obteve valores médios de afluentes de 563±118 mg.L -1

(DQO bruta) e de 190±37

mg.L -1

(DQO filtrada) durante a fase experimental, ao final de 70 dias de operação, o efluente

do reator ASBBR (Anaerobic Sequencing Batch Biofilm Reactor) apresentou valores médios

em termos de DQO bruta (215±50 mg.L -1

) e DQO filtrada (127±28 mg.l-1). Valores bem

abaixo do reportado nesse trabalho.

Na Figura 9 pode ser observada a variação das médias dos parâmetros DQO bruta e

filtrada dos seis perfis de amostragem temporal.

43

a)

b)

Figura 9. Média dos seis perfis temporal de 24 h para DQO bruta (a) e DQO filtrada (b).

A média encontrada para DQO bruta foi de 835 ± 261 mg.L-1

afluente e de 270 ± 184

mg.L-1

efluente. Tonetti (2008) operando um filtro anaeróbio com recheio de bambu encontrou

valores similares a DQO do esgoto bruto afluente de 823 ± 113 mg.L-1

, e efluente, atingiu-se a

média de 318 ± 202 mgL-1

, indicando uma remoção para todo o período da pesquisa de 61 ±

22%.

Os valores estão ligeiramente acima da faixa considerada como típica por Sperling

(1996) que estipulou mínimo de 400 mgO2.L-1

e máximo de 800 mgO2.L-1

como para esgotos

sanitários de origem doméstica.

Em relação a remoção de matéria orgânica obteve-se eficiência de 68 ± 14% para

DQO bruta e de, 47 ± 18% para DQO filtrada. De acordo com Chernicharo (2001) o sistema

anaeróbio pode ser considerado eficiente para o tratamento de águas residuárias, quando a

remoção de matéria orgânica for superior a 65%.

Busato, (2004) obteve valores de eficiência mais baixos, utilizando como meio

suporte bruta nº 4, aos reportados nesse trabalho, tendo como media de remoção de DQO

bruta 48%. Cruz et al., (2011) encontraram valores de eficiência de DQO brutas mas

próximos aos desse trabalho, em torno de 74%.

Nota-se que não houve grandes eficiências de remoção de DQO filtrada e de acordo

com Carvalho (2006), é importante ressaltar que os valores obtidos para DQO filtrada no

efluente reforçam a importância de uma etapa de pós-tratamento para remoção da fração

suspensa da DQO.

44

As concentrações de SST possuem valores médios mínimos e máximos

respectivamente de 219 ± 82 mg.L-1

e 1353 ± 946 mg.L-1

afluente e de, 44 ± 39 mg.L-1

e 765

± 254 mg.L-1

efluente do reator. Os valores médios mínimos e máximos obtidos de SSV

foram de, 187 ± 95 mg.L-1

e 893 ± 551 mg.L- para o afluente, respectivamente e de, 38 ± 42

mg.L-1

e 689 ± 261 para o efluente do reator, respectivamente.

Na relação SSV/SST obteve- se 0,8 para afluente e o,9 para efluente. Camargo,

(2000), obteve no THD de 7 h valores de 0,86 e 0,87. Valores que representa o grau de

mineralização orgânica suspensa no reator.

As concentrações de ST possuem valores médios variando de, 1994 a 373 mg.L-1

para o afluente e de, 991 a 101 mg.L-1

para o efluente do reator. Os valores obtidos para as

concentrações de STV variaram de, 604 a 75 mg.L-1

e de, 1668 a 274 mg.L-1

para o afluente e

efluente do reator, respectivamente.

Os valores de sólidos totais e sólidos voláteis evidenciam a alta concentração de

sólidos na caixa de homogeneização, mesmo assim isso não influenciou na redução da

eficiência de remoção de matéria orgânica

A médias dos seis perfil de eficiência de remoção de STV e 64,5%. Melidis et al.,

(2009) operando um reator anaeróbio fluxo ascendente com recheio de vidro poroso obteve

um valores similares de remoção de STV 68% com TDH de 8,3 h.

Passig e Blundi (1197) obtiveram remoção de SSV no reator anaeróbio de leito fixo e

recheio de PVC de 87,8%. O maior valor de SSV encontrado no presente trabalho foi de 75%

no 2º perfil (Tabela 10).

Na Figura 11 pode ser observada a variação das médias dos parâmetros sólidos totais

(ST), sólidos totais voláteis (STV), sólidos suspenso totais (SST) e sólidos suspensos voláteis

(SSV) dos seis perfis.

As médias obtidas para SST e SSV afluente foram de 587 ± 436 mg.L-1

e 448 ± 292

mg.L-1

, respectivamente. Os valores de SST foram superiores aos reportados por Sperling

(1996) como concentrações típicas de esgotos sanitários (doméstico) de 200 mg.L-1

a 450

mg.L-1

.

É possível notar que no pico da carga orgânica no 3o perfil (0,017 KgDQO.d

-1) deve

ao arraste de sólidos que podem ser evidenciados em todos os gráficos da Figura 10.

45

a)

b)

c)

d)

Figura 10 - Média dos seis perfis de amostragem temporal de 24 h para SST (a), ST (b), SSV (c) e STV (d).

E possível notar que a eficiência de DQO bruta no terceiro perfil (Figura 11a) teve

redução devido a esses sólidos, contudo a DQO filtrada nesse mesmo período teve sua melhor

eficiência (65%), sendo assim os sólidos solúveis presentes foram degradados, demostrando a

eficiência do reator.

5.4 ENSAIOS HIDRODINÂMICOS

Com resultados experimentais dos ensaios de estimulo-resposta foi possível traçar as

curvas de variação da concentração de eosina Y, azul de bromofenol e verde de bromocresol

nas amostras do efluente do reator anaeróbio de leito fixo ao longo do tempo (Figura 11).

46

a)

b)

c)

d)

e)

f)

g)

h)

i)

Figura 11 - Curvas de variação da concentração de eosina Y (a, b, c), bromofenol azul (d, e, f) e de

bromocresol verde (g, h, i) ao longo do tempo nas amostras do efluente nos ensaios de estímulo-resposta.

47

Nos ensaios hidrodinâmicos realizados com vazão afluente de 0,6 L.h-1

foi possível

observar lento decaimento na concentração dos traçadores ao longo do tempo que pode

indicar o fenômeno de cauda longa. Isso pode ter ocorrido devido à difusão dos traçadores em

zonas mortas do reator, adsorção dos traçadores na biomassa do reator ou presença de curtos-

circuitos hidráulicos (Levenspiel, 2000).

Outros estudos também observaram o efeito de cauda longa (Jimenez et al., 1988; De

Nardi et al., 1997; De Nardi et al., 1999; Lima, 2001; Passig, 2005; Sarathai et al., 2010;

Romero et al., 2011 e Ji et al., 2012, Martins, 2012).

Nos ensaios foi verificada antecipação do pico da curva que indica presença de

regiões de estagnação, uma vez que á média esta muito antecipada. No ensaio com

bromofenol azul a cauda longa não é tão notada (Figura 12e).

Quando observado o primeiro ensaio com o traçador bromocresol verde

(Figura 12g), verificam-se múltiplos picos decrescentes a intervalos regulares, que indicam

indícios de uma forte recirculação interna (LEVENSPIEL, 2000).

Foi possível observar que os picos de concentração máxima do traçadores nos

ensaios realizados foram para eosina Y com 3,5 h; bromofenol azul com 6,5 h e bromocresol

verde com 10,0 h. Os valores experimentais obtidos para os dois primeiros traçadores foram

inferiores ao TDH teórico, o que indica adiantamento nas respostas dos traçadores,

provavelmente devido a caminhos preferenciais.

Nos ensaios realizados com bromocresol verde houve atraso (Figura 11h) na resposta

dos traçadores devido à provável existência de zonas mortas no interior do reator ou adsorção

do traçador na biomassa.

Os valores de TDH apresentaram diferenças de 56% nos ensaios com eosina Y, 15%

nos ensaios com azul de bromofenol e 120% nos ensaios com verde de bromocresol em

relação ao TDH teórico.

Mesmo após a centrifugação das amostras do efluente para os ensaios de estímulo-

resposta, foi possível verificar algumas variações nas leituras de absorbância devido à

presença de sólidos nessas amostras (Figura 11h).

Na Tabela 11 estão presentes os resultados obtidos com o ajuste das curvas de

distribuição do tempo de residência pelos modelos matemáticos teóricos, de acordo com

Levenspiel (2000).

48

Tabela 11 - Parâmetro obtidos com o ajuste dos dados experimentais

para o RALF.

Traçador Ensaio TDH

(h)

N-CSTR

em série

PD

(D/µL)

GD

(D/µL)

Eosina Y

1 8,2 2 0,231 0,146

2 8,5 2 0,224 0,142

3 8,2 2 0,24 0,15

Azul de Bromofenol

1 10 4 0,13 0,01

2 6,3 2 0,323 0,185

3 8,7 2 0,219 0,14

Verde de bromocresol 1 6,7 2 0,312 0,181

2 10, 4 0,134 0,01

3 7,9 2 0,279 0,167

Observando os dados da Tabela 11, nota-se que o modelo teórico de N-CSTR em

série fornece resultados iguais a 2 reatores para eosina Y, 2-4 reatores para bromofenol azul e

2-4 reatores para bromocresol verde.

Fazolo et al. (2006) obtiveram de 3-4 reatores de mistura completa em série em

ensaios hidrodinâmicos em um reator de leito fixo em escala piloto contendo biomassa

imobilizada em matrizes de poliuretano tratando esgotos domésticos.

Nota-se que os modelos de pequena dispersão (PD) apresentaram melhor ajuste aos

dados experimentais (D/uL < 0,01 e dispersão idêntica dentro e fora do volume de controle).

Porém, isto não significa que o ajuste tenha sido satisfatório, porque, mesmo neste modelo,

foi grande a dispersão em relação aos valores experimentais.

No ajuste uniparamétrico com o modelo de pequena dispersão os valores foram

iguais a 0,231, 0,224 e 0,240 para os ensaios com eosina Y, 0,130, 0,323 e 0,219 para os

ensaios com azul de bromofenol e 0,312, 0,134 e 0,2799 para os ensaios com verde de

bromocresol, respectivamente.

De Nardi et al. (1997) obtiveram 3 reatores N-CSTR em série em ensaios abióticos

realizados com eosina Y em um reator anaeróbio horizontal de leito fixo (RAHLF) em escala

de bancada (1,9 L) e TDH de 2 h.

Sarathai et al. (2010) notaram 4 reatores N-CSTR em série nos ensaios realizados

com cloreto de lítio (NaCl) em um reator anaeróbio compartimentado (RAC) com volume de

92,4 L, operando com TDH de 24 h, 36 h, 48 h, tratando esgoto sanitário.

49

Romero et al. (2011) avaliaram a hidrodinâmica de um reator anaeróbio de leito fixo

(5,5 L) com rodamina B, tratando efluente de abatedouro, com variação de vazão de 2,29

mL.min-1 a 204 mL.min-1

e TDH de 12 h a 48 h. Os autores obtiveram 1 reator N-CSTR e

coeficiente de dispersão de 0,49.

Ji et al. (2012) obtiveram valores aproximados de 4, 2 e 3 reatores N-CSTR nos

ensaios realizados com fluoreto de sódio (NaF) em um reator anaeróbio compartimentado

(RAC) com volume de 7,5 L, operando com variação de carga orgânica de 28, 40,

60 Kg.m-3

.d-1

) e TDH de 6 h, 8 h e 12 h.

Os resultados dos coeficientes de correlação obtidos para os modelos matemáticos

teóricos são apresentados na Tabela 12.

Tabela 12 - Coeficiente de correlação obtidos com o ajuste dos dados experimentais aos modelos teóricos

Traçador Ensaio N-CSTR

em série

Pequena

dispersão (PD)

(D/µL)

Grande dispersão

(GD)

(D/µL)

Eosina Y

1 0,967 0,712 0,294

2 0,969 0,720 0,323

3 0,910 0,609 0,239

Azul de

Bromofenol

1 0,938 0,848 0,596

2 0,884 0,625 0,294

3 0,926 0,621 0,218

Verde de

Bromocresol

1 0,948 0,670 0,224

2 0,949 0,819 0,552

3 0,927 0,571 0,000

As curvas de Distribuição do Tempo de Residência (DTR) obtidas com ajuste dos

dados experimentais dos ensaios realizados no reator anaeróbio de leito fixo com eosina

Y(Figura 12), azul de bromofenol (Figura 13) e verde de bromocresol (Figura 14) são

apresentadas na

50

a)

b)

c)

Figura 12 - Curvas de DTR obtidas experimentalmente com eosina Y (a, b,

c) ao longo do tempo nas amostras de efluente do reator para os ensaios de

estímulo-resposta. Legenda: ▲ N-CSTR em série, ■ grande dispersão, ●

pequena dispersão, ◊ valores experimentais.

51

a)

b)

c)

Figura 13 - Curvas de DTR obtidas experimentalmente com bromofenol

azul (a, b, c) ao longo do tempo nas amostras de efluente do reator para

os ensaios de estímulo-resposta. Legenda: ▲ N-CSTR em série, ■ grande

dispersão, ● pequena dispersão, ◊ valores experimentais.

52

a)

b)

c)

Figura 14 - Curvas de DTR obtidas experimentalmente com

bromocresol verde (a, b, c) ao longo do tempo nas amostras de efluente

do reator para os ensaios de estímulo-resposta. Legenda: ▲ N-CSTR

em série, ■ grande dispersão, ● pequena dispersão, ◊ valores

experimentais.

53

Através da análise das curvas DTR e dos coeficientes de correlação, pôde-se

observar que o modelo uniparamétrico de N-CSTR em série apresentou melhor ajuste dos

dados experimentais em todos os ensaios realizados, independentemente do tipo de traçador

utilizado.

Ao observar a Figura 12, notam-se picos de concentração dos corantes utilizados

como traçadores. Para os ensaios com eosina Y, azul de bromofenol e os ensaios 1 e 3 com

verde de brommocresol há adiantamento desses picos. Esse fenômeno pode ser atribuído a

presença de caminhos preferenciais. Para o ensaio 2 com eosina Y, houve atraso no TDH

experimental. Esse fenômeno pode ter sido influenciado pelo tipo de material suporte

utilizado, pois de acordo com Lima et al. (2005) e Ribeiro et al. (2005), a espuma de

poliuretano tem apresentado desvantagem quanto ao aspecto hidrodinâmico, em função de sua

capacidade de compressibilidade e de retenção de sólidos no leito, contribuindo para a origem

de problemas operacionais em reatores de leito fixo.

As curvas DTR obtidas com o modelo (N-CSTR) em série nos três ensaios com

eosina Y resultaram no melhor ajuste (média de correlação de 0,949) em relação a todas as

outras curvas obtidas em todos os ensaios realizados.

Na comparação entre as curvas DTR obtidas nos ensaios entre os traçadores

utilizados, para os modelos de dispersão, as curvas obtidas com o traçador eosina Y

apresentaram melhores valores de correlação entre os dados experimentais e os dados teóricos

(média de 0,680 para o modelo PD e 0,285 para o modelo GD) em relação aos valores de

correlação obtidos com os traçadores azul de bromofenol e verde de bromocresol (médias de

0,698 e 0,687 para o modelo PD e de 0,369 e 0,258 para o modelo GD – tanque aberto,

respectivamente.

Devido à elevada dispersão longitudinal encontrada no parâmetro D/uL nos modelos

de dispersão de pequena e grande intensidade, ao valor do parâmetro N encontrado e ao

melhor de ajuste dos dados experimentais pelo modelo de tanques de mistura completa em

série (N-CSTR) em relação aos demais modelos, pode-se afirmar que o regime de fluxo

predominante no reator RALF é o regime de mistura completa.

Romero et al. (2011) avaliaram o comportamento hidrodinâmico de um reator

anaeróbio de leito fixo (5,5 L), tratando efluente de abatedouro. Os autores constataram que o

reator apresentou comportamento hidrodinâmico com tendência ao regime de mistura

54

completa para baixas taxas volumétricas (2,29 mL.min-1

) e de comportamento próximo de

fluxo de pistão para altas taxas volumétricas que foi de (204 mL.min-1

).

Sarathai et al. (2010) estudaram as características hidráulicas de um reator anaeróbio

compartimentado (RAC) com volume de 92,4 L, operando com tempo de detenção hidráulica

(TDH) de 24 h, 36 h e 48 h. Os autores reportaram que o reator apresentou comportamento

hidrodinâmico intermediário ao fluxo de pistão e fluxo de mistura completa.

Ji et al. (2012) estudaram o comportamento hidrodinâmico de um reator anaeróbio

compartimentado (RAC) com volume de 7,5 L, operado com esgoto sintético, com variação

de carga orgânica de 28 Kg.m-3

.d-1

, 40 Kg.m-3

.d-1

e 60 Kg.m-3

.d-1

e TDH de 6 h, 8 h e 12 h. Os

autores constataram que o reator apresentou comportamento hidrodinâmico com tendência ao

fluxo pistão para baixa carga organica (28 Kg.m-3

.d-1

) e de comportamento próximo de fluxo

em mistura completa para alta carga orgânica (60 Kgm-3

.d-1

).

5.5 ANOMALIAS DO COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO

Na Tabela 13 são apresentados os resultados obtidos com o cálculo de zonas mortas,

presença de curtos-circuitos hidráulicos e da eficiência hidráulica, referente aos ensaios

hidrodinâmicos realizados no reator.

Tabela 13 - Valores obtidos no cálculo das anomalias do comportamento hidrodinâmico do RALF

Traçador Ensaio TDH

Experimental (h)

Zonas mortas -

Curto-circuito

hidráulico – Ψ

Eficiência

Hidráulica - λ

(%)

Eosina Y

1 8,2 -0,17 0,4 0,5

2 8,5 -0,42 0,4 0,5

3 8,2 -0,17 0,4 0,5

Azul de

bromofenol

1 10,3 -1,7 0,7 0,75

2 6,3 1,4 0,5 0,5

3 8,7 -0,58 0,4 0,5

Verde de

bromocresol

1 6,7 1,1 0,5 0,5

2 10, -2,0 1,0 0,75

3 7,9 0,1 0,1 0,5

Legenda: = relação entre o TDH real (h) e o TDH teórico (h); Ψ = presença de curto-circuitos; λ =

eficiência hidráulica;

55

Pela Tabela 12 é possível observar valores negativos no cálculo do volume de zonas

mortas nos ensaios de eosina Y, nos ensaios 1 e 3 de azul do bromofenol e no ensaio 2 de

bromocresol. Peña et al. (2006) também obtiveram valores negativos ao estimarem o volume

de zonas mortas (Vd) em um reator UASB e justificaram devido à existência de caminhos

preferenciais.

Além do mais, os valores negativos das zonas mortas são devidos as valores

experimentais ( 8,2 h, 8,5 h 3 8,2 h) terem dado acima dos valores teóricos que e de 8 h.

As porcentagens de zonas mortas para os valores positivos encontrados foram de

21,25% para o ensaio 2 de azul de bromofenol, 16,25% e 1,25% para os ensaios 1 e 3 de

bromocresol verde, respectivamente.

Sarathai et al. (2010) reportaram porcentagens de zonas mortas de 16% para TDH de

24 h, 15% para TDH de 36 h e de 12% para TDH de 48 h em ensaios com cloreto de lítio em

um reator anaeróbio compartimentado (RAC, 92,4 L).

Não foi verificada presença de curtos-circuitos uma vez que os valores obtidos para

os 3 ensaios, com exceção do terceiro ensaio de verde de bromocresol com 0,1, obtiveram

valores acima de 0,3. Thackston et al. (1987) e Sarathai et al. (2010) consideraram que para

haver indicação de fluxo com efeito significativo de curto-circuito os valores devem ser

menores ou iguais a 0,3.

Young e Young (1988) avaliaram o comportamento hidrodinâmico de filtros

anaeróbios de fluxo ascendente e reportaram volumes de zonas mortas variando de 50% a

75% do volume dos filtros.

Os valores de eficiência obtidos foram de 0,5 para todos os ensaios com eosina Y,

ensaios 2 e 3 com azul de bromofenol e ensaios 1 e 3 com bromocresol verde, ou seja,

eficiência hidráulica insatisfatória (λ ≤ 0,5). A eficiência hidráulica foi classificada como

eficiência hidráulica insatisfatória neste trabalho devido a presença de zonas mortas que pode

interferir na ocorrência de curtos-circuitos e na eficiência hidráulica, uma vez que as zonas

mortas impedem a capacidade de distribuição uniforme do traçador ao longo do reator.

Pode-se notar na Tabela 13 que nos ensaios com eosina Y foram obtidos os valores de

TDH experimental mais próximos do TDH teórico, provavelmente devido a menor difusão na

biomassa em relação aos demais traçadores.

56

6 CONCLUSÕES

Com base nos resultados obtidos durante a operação do reator RALF foi possível

concluir que:

De acordo com o monitoramento do comportamento do reator pela determinação dos

parâmetros físico-químicos: a temperatura esteve dentro das faixas adequadas para o processo

anaeróbio (25 ºC afluente e 24 ºC efluente), o pH variou de 6,4 a 8,0 no afluente e de 6,8 a 7,8

no efluente do reator. A concentração de ácidos voláteis no efluente resultou inferior a 65

mgHAc.L-1

; alcalinidade a bicarbonato do efluente foi superior ao do afluente, o que indicou a

capacidade do sistema de tamponamento do meio. Exceto no terceiro perfil devido a grande

quantidade de sólidos e o pico de carga orgânica. A média encontrada para DQO bruta foi de

835 ± 261 mg.L-1

afluente e de 270 ± 184 mg.L-1

efluente. Os valores de sólidos totais e

sólidos voláteis evidenciam a alta concentração de sólidos na caixa de homogeneização,

mesmo assim isso não influenciou na redução da eficiência de remoção de matéria orgânica.

Na caracterização físico-química dos esgotos sanitários do câmpus foi possível

concluir que os esgotos sanitários podem ser classificados como esgoto “forte” de acordo com

Metcalf e Eddy (2003).

Nas exames microscópicos foi possível avaliar a microbiota presente no reator

composta por morfologias mais observadas foram cocos, vibrios, bacilos e filamentos.

Na avaliação do comportamento (eficiência) do reator RALF operado com vazão

constante foi possível concluir que após o reator ter alcançado o estado de equilíbrio dinâmico

aparente, a eficiência de remoção de DQO bruta variou de 52% a 84% e a DQO filtrada 32%

a 65%.

Nos ensaios hidrodinâmicos com reator submetido a vazão constante foi possível

concluir que o RALF apresentou comportamento próximo ao reator de mistura completa em

série.

A eficiência hidráulica foi classificada como eficiência hidráulica insatisfatória neste

trabalho devido a presença de zonas mortas que pode interferir na ocorrência de curtos-

circuitos e na eficiência hidráulica, uma vez que a zonas mortas impedem a capacidade de

distribuição uniforme do traçador ao longo do reator.

E pode se notar que a eosina Y obteve os valores de TDH experimental mais próximos

como TDH teórico, provavelmente devido a sua menor difusão na biomassa em relação aos

demais traçadores.

57

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